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1 - ÁGUA: tratamento, efluentes e lodos

Renata Ribeiro de Araújo, Leonice Seolin Dias e Sandra Medina Benini (Orgs.) - 2

Editora
ANAP – Associação Amigos da Natureza da Alta Paulista
Pessoa de Direito Privado Sem Fins Lucrativos
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Índice para catálogo sistêmico
Brasil: Geociências; Ciências da Terra
AR663a Água: tratamento, efluentes e lodos / Renata Ribeiro de
Araújo, Leonice Seolin Dias e Sandra Medina Benini (Orgs.)
– Tupã: ANAP, 2015.
129 – p; il.. 29,7 cm
ISBN 978-85-68242-14-8
1. Recursos Hídricos 2. Água 3. Tratamento
I. Título.
CDD: 550
CDU: 550/49

Conselho Editorial Interdisciplinar
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Profª Drª Angélica Góis Morales – UNESP – Campus de Tupã
Profº Dr. Antônio Cezar Leal – FCT/UNESP – Campus de Presidente Prudente
Profº Dr. Antonio Fluminhan Jr. – UNOESTE
Profº Dr. Arnaldo Yoso Sakamoto – Universidade Federal do Mato Grosso do Sul
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Profº Dr. João Cândido André da Silva Neto – UEA/CEST
Profº Dr. João Osvaldo Nunes – FCT/UNESP – Campus de Presidente Prudente
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Profº Dr. José Mariano Caccia Gouveia – FCT/UNESP – Campus de Presidente Prudente
Profº Dr. José Manuel Mateo Rodriguez – Universidade de Havana – Cuba
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Profª Drª Kênia Rezende – Universidade Federal de Uberlândia / Faculdade Pitágoras de Uberlândia
Profº Dr. Marcos Reigota – Universidade de Sorocaba
Profª Drª Maria Betânia Moreira Amador – UPE – Campus de Garanhuns
Profª Drª Maira Celeiro Caple – Universidade de Havana – Cuba
Profª Drª Maria Helena Pereira Mirante – UNOESTE
Profª Drª Natacha Cíntia Regina Aleixo – UEA
Profº Dr. Paulo Cesar Rocha – FCT/UNESP – Campus de Presidente Prudente
Profº Dr. Pedro Fernando Cataneo – UNESP – Campus de Tupã
Profº Dr. Rafael Montanhini Soares de Oliveira – UTFPR
Profª Drª Regina Célia de Castro Pereira – Departamento de História e Geografia/UEMA
Profº Drª. Renata Ribeiro de Araújo – FCT/UNESP – Campus de Presidente Prudente
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Profº Dr. Ricardo de Sampaio Dagnino – UNICAMP
Profº Dr. Roberto Rodrigues de Souza – Universidade Federal do Sergipe – UFS
Profº Dr. Rodrigo Simão Camacho – UFGD
Profº Dr. Rodrigo José Pisani – Unifal
Profª Drª Rosa Maria Barilli Nogueira – UNOESTE
Profª Drª Simone Valaski – Universidade Federal do Paraná
Profª Drª Silvia Cantoia – Universidade Federal de Mato Grosso, Campus Cuiabá
Profª Drª Sônia Maria Marchiorato Carneiro – UFPR

Sumário
Prefácio 08
Apresentação 09
Capítulo 1
TEOR DE FLUORETO EM ÁGUAS DE ABASTECIMENTO PÚBLICO DE
MUNICÍPIOS ATENDIDOS PELO CENTRO DE LABORATÓRIO REGIONAL –
INSTITUTO ADOLFO LUTZ DE PRESIDENTE PRUDENTE
Lourdes Ap. Zampieri D’Andrea; Caio Augusto de Brito; Rosana Margareth
Dragueta de Oliveira; Zenaide Martins Gonzaga
10
Capítulo 2
UTILIZAÇÃO DE ÁGUA RESIDUÁRIA PARA FINS AGRONÔMICOS
Fernando Ferrari Putti; Luís Roberto Almeida Gabriel Filho; Ana Carolina
Barbosa Kummer; Camila Pires Cremasco; Rafael Ludwig
25
Capítulo 3
COAGULANTES NATURAIS NO TRATAMENTO FÍSICO-QUÍMICO DE CHORUME
Maria Cristina Rizk; Vitor Amigo Vive; Taylla Evellyn Scapim Yamaguchi
42
Capítulo 4
POLUIÇÃO POR ESGOTO HOSPITALAR E SUA COMPLEXIDADE FRENTE À
SAÚDE AMBIENTAL NO RIO SÃO FRANCISCO, TRECHO ENTRE PETROLINA/PE
E JUAZEIRO/BA
Maria Betânia Moreira Amador; Wolmir Ercides Peres; Roberto Rodrigues de
Souza
59
Capítulo 5
INVESTIGAÇÃO E AVALIAÇÃO DE MACRO E MICRONUTRIENTES EM LODOS
DE ESGOTOS
Welliton Leandro de Oliveira Boina; João Sergio Cordeiro; Rosane Freire
76

Capítulo 6
BIOENSAIOS ENVOLVENDO TRADESCANTIA PALLIDA CV PURPUREA
RELACIONADOS À RECICLAGEM AGRÍCOLA DE BIOSSÓLIDOS
Renata Delfino Pereira; Antonio Fluminhan Jr.
88
Capítulo 7
REUTILIZAÇÃO DE LODO DE ESGOTO DAS ESTAÇÕES DE TRATAMENTO PARA
FINS AGRONÔMICOS
Luís Roberto Almeida Gabriel Filho; Fernando Ferrari Putti; Rafael Ludwig;
Camila Pires Cremasco Gabriel; Pedro Fernando Cataneo; Luiz Roberto Almeida
Gabriel
111

Prefácio
As atividades domésticas, os processos industriais/agroindustriais e a agricultura
demandam de mais água a cada dia. A disponibilidade de água em termos de quantidade e
qualidade para os usos múltiplos se tornou um desafio nas últimas décadas. As alterações
nos regimes de chuva, em geral, interferem na quantidade de água disponível, além do que
o aumento na demanda de água gera também pressões nos aquíferos. Por outro lado, os
efluentes, sejam esses domésticos, hospitalares ou industriais/agroindustriais, mesmo após
tratamento, podem ocasionar algum grau de interferência na qualidade das águas, pois
grande parte da água consumida torna-se poluída em algum grau, aumentando a pressão
ambiental, não em quantidade, mas em qualidade.
Tratar os efluentes de forma adequada, com alta eficiência, não garante proteção
integral da água. O lodo gerado nos sistemas de tratamento de efluentes precisa receber
destinação adequada. Uma tendência promissora é a disposição do lodo nos solos, como
fertilizante ou corretivo agrícola. Porém, esta disposição deve ser feita de forma consciente
e com técnicas definidas em legislação e em estudos científicos. A disposição do lodo em
solos pode ocasionar a contaminação destes, além do risco de contaminação das águas
subterrâneas e superficiais.
Este livro foi gerado por pessoas com formações em diversas áreas, com visão de
interdisciplinaridade, abordando temas relacionados com a qualidade da água para consumo
humano e do manejo adequado dos efluentes e dos lodos gerados nas estações de
tratamento.
Finalizo com a indicação deste livro aos leitores que desejam uma literatura que
forneça uma base conceitual de fácil compreensão, porém com informações extremamente
relevantes para o entendimento dos processos de utilização da água para consumo humano,
para o tratamento de efluentes e disposição de lodo no solo.
Roselene Maria Schneider1
1
Possui graduação em Engenharia Química pela Universidade Estadual do Oeste do Paraná (2003), mestrado
(2006), doutorado (2009) e pós-doutorado em Engenharia Química pela Universidade Estadual de Maringá.
Atualmente é professora efetiva da Universidade Federal do Mato Grosso, campus Universitário de Sinop,
atuando na graduação em Engenharia Agrícola e Ambiental e pós-graduação em Ciências Ambientais.

Apresentação
O livro “Água: tratamento, efluentes e lodos” é uma obra escrita por pesquisadores
de renomadas instituições públicas e privadas, preocupada em retratar vários temas que
envolvem a questão da utilização da água pelo homem e dos efluentes e resíduos gerados,
bem como a poluição causada por estas atividades antrópicas.
Os autores debruçaram-se com afinco em apresentar os problemas e as soluções
para temas relacionados a esta complexidade da água frente à saúde ambiental. Assim, no
título, as pesquisas apresentam-se articuladas com a preocupação em tratar a água como
um tema transversal, passando por água de abastecimento público, águas residuárias e
biossólidos. O resultado está sendo apresentado em sete capítulos e espera-se que ao final
da leitura “o cinza do meio antrópico” possa ainda aquecer a alma e permitir crer que
teremos água para todos.
Boa Leitura!
Renata, Leonice e Sandra

Capítulo 1
TEOR DE FLUORETO EM ÁGUAS DE ABASTECIMENTO PÚBLICO DE
MUNICÍPIOS ATENDIDOS PELO CENTRO DE LABORATÓRIO
REGIONAL – INSTITUTO ADOLFO LUTZ DE PRESIDENTE PRUDENTE
Lourdes Ap. Zampieri D’Andrea2
Caio Augusto de Brito3
Rosana Margareth Dragueta de Oliveira4
Zenaide Martins Gonzaga5
1 INTRODUÇÃO
O Programa de Vigilância da Qualidade de Água para Consumo Humano (PROÁGUA)
no Estado de São Paulo foi instituído pela Resolução SS-45, de 31 de maio de 1992, em que
foram aprovadas as diretrizes para sua implantação no âmbito da secretaria da Saúde com o
objetivo de promover, proteger e preservar a saúde de uma comunidade.
O Proágua possibilita o acompanhamento da qualidade da água consumida pela
população, identificando situações de risco e intervindo junto aos responsáveis pela
captação, tratamento e distribuição de água. Dentre os parâmetros analisados, o fluoreto é
de fundamental importância para a saúde bucal (BRASIL, 1992).
Como o flúor é um dos elementos mais abundantes na crosta terrestre, podem ser
encontrados indícios de fluoreto em quase todos os alimentos e na água. O fluoreto
encontrado nos alimentos tem grande importância, visto que, somando-se o encontrado na
água fluoretada e nos dentifrícios fluorados, podem ocorrer efeitos tanto úteis como
2
Faculdade de Ciência e Tecnologia da Universidade Estadual Paulista e Centro de Laboratório Regional do
Instituto Adolfo Lutz de Presidente Prudente.
3
Centro de Laboratório Regional do Instituto Adolfo Lutz de Presidente Prudente.
4
5

prejudiciais. Diante do exposto, convém evitar o consumo regular de alimentos ricos em
flúor, como, por exemplo, chás, peixes, verduras, bem como a ingestão de fluoretos
procedentes de fontes duvidosas na higiene dental (OMS, 1972).
Conforme a Resolução SS-250, de 15 de agosto de 1995, atendem ao Padrão de
Potabilidade as águas que apresentam a concentração de fluoreto entre 0,6 e 0,8 mg.L-1
, em
temperatura ambiente, que pode variar de 16,4 a 33,9 °C. Águas com teor de fluoreto na
faixa de 0,8 a 1,0 mg.L-1
somente são consideradas de acordo com o padrão de potabilidade
se confirmado que no período de um ano a temperatura ambiente esteve abaixo de 14,7 °C
(SÃO PAULO, 1995).
A concentração ótima na água de consumo deve variar entre 0,7 e 1,2 mg.L-1
, de
acordo com a temperatura média anual da região em questão. A Organização Mundial de
Saúde (OMS) estabelece como limite máximo a concentração de 1,5 mg.L-1
(SÃO PAULO,
1995; BRANDÃO; VALSECKL JUNIOR, 1998).
O flúor possui eficácia cientificamente comprovada no combate e na prevenção de
cárie dentária, sendo muito utilizado em grande parte do mundo adicionado à água de
abastecimento público, sal, géis, soluções para bochechos de utilização tópica, vernizes
fluoretados, dentifrícios e materiais restauradores. Entretanto, a ingestão excessiva de
fluoreto pode ocasionar a fluorose dental, ocasionada principalmente no desenvolvimento
dental, que é representada pela mineralização do esmalte do dente (CARVALHO et al.,
2011). As consequências dependem da concentração de fluoreto e do tempo que ela é
mantida constante nos líquidos teciduais, durante a mineralização do esmalte (CATANI et al.,
2007).
Além dos problemas causados pela cárie ser uma questão de saúde pública, a
fluorose também é considerada como uma questão relevante, que também causa
preocupação, pois, dependendo do seu estágio, pode provocar alterações nos dentes
humanos, fazendo com que isso possa interferir na sua vida pessoal. De acordo com
Gangussu et al. (2002), os problemas causados pela fluorose podem dar origem a alterações
estéticas e funcionais que, por sua vez, influenciam na formação da personalidade humana,
dificuldade na inserção no mercado de trabalho, e, dependendo do grau da alteração nos
dentes, exigirá tratamentos odontológicos complexos.

Além disso, outro problema é quando ocorrem altas concentrações de fluoreto,
causando a fluorose endêmica acumulativa, que provoca lesões esqueléticas em crianças e
adultos (ORTIZ, 1997).
Considerando a falta ou o excesso de fluoreto nas águas como um problema de
saúde pública, é importante avaliar sua concentração, possibilitando tomada de decisão pela
Vigilância Sanitária, a fim de minimizar riscos à saúde. Para manter efetivo e seguro o
procedimento de fluoretação é essencial a manutenção constante da concentração de
fluoreto em níveis adequados (APHA, AWWA, WPCF, 1963).
O presente estudo teve como objetivo avaliar a concentração do fluoreto nas águas
de abastecimento público, coletadas pelas Vigilâncias Sanitárias municipais pertencentes à
área de abrangência do DRS XXI, que é composta por 45 municípios atendidos pelo Centro
de Laboratório Regional – Instituto Adolfo Lutz de Presidente Prudente, no período entre
janeiro de 2007 e dezembro de 2009.
2 REVISÃO DE LITERATURA
2.1 Geoquímica do flúor
O flúor é um elemento químico (símbolo atômico F), situado no grupo dos
halogênios na tabela periódica. Constituinte de ampla distribuição, encontrado
naturalmente em diferentes concentrações em todos os tipos de rochas, solos, ar, águas,
compostos orgânico e inorgânico, nos seres vivos e participa de distintos processos (FAWELL
et al., 2006; MENEZES, 2006; MURRAY, 1986).
É o elemento mais leve do grupo dos halogênios, porém com comportamento
distinto (LUCAS, 1988). É o elemento mais eletronegativo e reativo da natureza, que nunca é
encontrado em sua forma elementar, mas combinado com outros elementos químicos
formando íons fluoretos em solução. Apresenta grande afinidade por metais como o ferro, o
cálcio e o magnésio, reagindo também com não metais como o fósforo e o hidrogênio e até
mesmo com certos gases nobres (BROWN et al., 2005; BUENDIA, 1996).
Segundo Weinstein e Davison (2004), a abundância do flúor na crosta terrestre varia
conforme a literatura considerada, podendo ocupar desde o 13º elemento mais abundante
até a 17ª posição.

O flúor é o 17º elemento em abundância na crosta terrestre
representando de 0,06 a 0,9% e ocorrendo principalmente na forma de
fluorita (CaF2), fluoroapatita (F10(PO4)6) e criolita (Na3AlF6). Porém, para
que haja disponibilidade de fluoreto livre, ou seja, disponível
biologicamente, são necessárias condições ideais de solo, presença de
outros minerais ou outros componentes químicos e água. (CETESB, 2013, p.
15).
A presença de flúor na Terra provém de processos ígneos e de intempéries das
rochas. O íon fluoreto livre dissolvido tem alta mobilidade apresentando maiores
concentrações em águas subterrâneas (1 a 35 mg.L-1
F-
); seguido de águas do mar (1 a 1,3
mg.L-1
F–
); rios e lagos (0,01-0,3 mg.L-1
) (ANDREAZZINI; FIGUEIREDO; LICHT, 2006). O maior
valor já encontrado em águas foi no Lago Nakuru, no Vale Rift, no Quênia: 2.800 mg.L-1
(MURRAY, 1986).
A concentração de fluoreto nas águas naturais depende de diversos fatores, tais
como pH, temperatura, solubilidade dos minerais que contêm flúor, presença de íons e
coloides complexantes, capacidade de troca iônica de materiais do aquífero (OH–
por F-
),
entre outros (APAMBIRE; BOYLE; MICHEL, 1997).
2.2 Flúor e saúde humana
A população pode estar exposta ao fluoreto através de alimentos, consumo de água,
pelo ar, solos contaminados (ANDREAZZINI; FIGUEIREDO; LICHT, 2006). A absorção do flúor
do organismo do ser humano não é realizada totalmente quando este provém de fontes
alimentícias, mas quando ingerido por meio da água se torna completamente absorvido
(CETESB, 2004).
Uma vez absorvido, o fluoreto é distribuído rapidamente pelo corpo humano, sendo
que uma parcela é retida nos ossos, outra parcela acumula-se na cavidade bucal e o restante
é posteriormente excretado. O fluoreto pode ser excretado pela urina e sua eliminação é
influenciada por uma série de fatores como o estado de saúde da pessoa e seu grau de
exposição a esta substância (CARREIRO; OLIVEIRA, 2014).
A Portaria nº 2.914, de 12 de dezembro de 2011, do Ministério da Saúde, estabelece
a concentração de flúor em água potável deve ser de no máximo 1,5 mg.L-1
(BRASIL, 2011). A
concentração de flúor que a água deve ter é calculada em função da temperatura média
anual de cada região. Assim sendo, a Resolução SS-250, de 15 de agosto de 1995, estabelece

que a concentração de íon fluoreto na água de abastecimento público no Estado de São
Paulo deve ser de 0,6 a 0,8 mg/L (SÃO PAULO, 1975).
Nas Estações de Tratamento de Água, após a água ser tratada, ela passa pelo
processo de fluoração, etapa na qual é aficionado o flúor, onde são utilizados o fluoreto de
sódio, o fluossilicato de sódio e o ácido fluossilícico (BRASIL, 2006). De acordo com Silva
(2008), atualmente, apesar da sua propriedade de corrosão, o ácido fluossilícico tem sido o
mais empregado pelo fato de se apresentar em forma líquida, o que facilita a aplicação e o
controle seguro das dosagens, que são condições ideais para fluoretação.
Diversos estudos demonstram que a adição de fluoreto à água potável torna o
esmalte dos dentes mais rígido. O esmalte dentário é constituído basicamente por
hidroxiapatita [Ca5(PO4)3OH]. Quando a hidroxila [OH-] é substituída na hidroxiapatita pelos
fluoretos, tem-se a fluorapatita [Ca5(PO4)3F], que proporciona o endurecimento do esmalte
tornando-o mais resistente à ação de bactérias como a Streptococcus mutans, principal
agente responsável por iniciar a cárie (CARREIRO; OLIVEIRA, 2014).
A desmineralização da porção inorgânica do dente atinge primeiro o esmalte e
propaga-se para a dentina e polpa dentária, destruindo também a porção orgânica dos
dentes. Os agentes principais do estrago nos dentes são os ácidos carboxílicos, produzidos
pela ação das bactérias e estas formam a placa dentária sobre a superfície do esmalte
(BUENDIA, 1996; MORAES et al., 2009). Os ácidos carboxílicos são resultados da degradação
da sacarose existente nos alimentos em frutose e glicose, sendo que a fermentação destas
duas resulta em ácido lático que, em constante contato com a hidroxiapatita do esmalte
dentário, acaba o degradando (BRASIL, 2009). O fluoreto enrijece a superfície do esmalte
dos dentes, reagindo com a hidroxiapatita, onde os íons OH–
são substituídos por íons F–
(MORAES et al., 2009).
Segundo a Cetesb (2013), a fluoretação das águas deve ser executada sobre rigoroso
controle, utilizando equipamentos adequados de dosagem e implantando-se programas
efetivos de controle de residual de fluoreto na rede de abastecimento de água.
Preconizava-se anteriormente o uso de fluoretos apenas para indivíduos de até 13
anos, cujos dentes estavam em formação. Atualmente sabe-se que o fluoreto não é
incorporado ao dente, mas sim mantido de forma constante em cavidade bucal interferindo
no processo da desmineralização e remineralização (CURY, 2001).

Estudos desenvolvidos nos Estados Unidos demonstram que, para as condições lá
existentes, os seguintes resultados podem ser esperados: o índice utilizado é o
"c.p.o.", ou seja, número de dentes cariados, perdidos e obturados por cem
crianças. Os estudos são conclusivos de que para concentrações de fluoreto acima
de 1,5 mg/L, ocorre aumento na incidência da fluorose dentária; para
concentrações de fluoreto da ordem de 1,0 mg/L, ocorre redução do c.p.o. da
ordem de 60% sem ocorrer fluorose; para concentrações de fluoreto menores que
1,0 mg/L, ocorrem menores reduções percentuais na redução da cárie. Na verdade,
o que é necessária é a ingestão de 1,5 mg/dia de fluoreto, o que para um consumo
de água de 1,2 a 1,6 litros por dia, resulta em concentrações da ordem de 1,0 mg/L.
A Organização Mundial de Saúde considera 1,5 mg/L o valor máximo permissível.
(CETESB, 2013).
No Brasil há um consenso para orientar a classificação das águas pelos órgãos de
vigilância em saúde, onde são avaliados critérios do risco-benefício para avaliar a adequação
dos teores de flúor em águas em função de temperatura do local. A melhor combinação
risco-benefício ocorre na faixa de 0,65 a 0,94 mg F/L para localidades onde as médias das
temperaturas máximas anuais se situam abaixo de 26,3 o
C; na faixa de 0,55 a 0,84 mg F/L é
para localidades onde as médias das temperaturas máximas anuais se situam entre 26,3 o
C e
32,5 o
C e na faixa de 0,45 a 0,74 mg F/L para localidades onde as médias das temperaturas
máximas anuais se situam acima de 32,5 o
C(CECOL-USP, 2011).
2.3 Flúor sistêmico
Os fluoretos podem ser administrados pela via sistêmica e pela tópica. Entre os
métodos sistêmicos estão os suplementos, a água, o sal, o leite e o açúcar fluoretados; que
são ingeridos pelo indivíduo (CARREIRO; OLIVEIRA, 2014). O flúor ingerido é absorvido pelo
estômago, distribuído pelo organismo por meio do sangue chegando até os tecidos
mineralizadores, onde se incorpora. Porém, reciclado pelos tecidos moles, atinge, as
glândulas salivares quando retorna para a cavidade bucal, desta forma este processo é
considerado sistêmico. Para garantir o efeito do flúor sistêmico é necessária sua ingestão
durante a vida toda, não apenas durante o processo de formação dentária, pois o organismo
não tem mecanismo para manter sua constância em quaisquer dos seus compartimentos.
Atualmente, é reconhecido que a fluoretação é uma importante ação de Saúde Pública na
manutenção constante do flúor na cavidade bucal (CURY, 2001).

2.4 Fluoretação das águas de abastecimento público
Ficou evidente a importância da fluoretação em águas de abastecimento público a
partir da comprovação da eficácia no combate à cárie dentária, somados a estudos
realizados pela OMS, os quais demonstraram que para cada dólar investido em fluoretação,
são economizados 50 dólares com tratamento dentário e despesas indiretas com o processo.
A fluoretação das águas de abastecimento público se constitui em cuidados no
estado de saúde para evitar a instalação da cárie dentária, é uma prevenção primária e um
método de proteção específico e faz parte da prevenção no sentido restrito (AMAZONAS,
2006).
No Brasil, são encontradas situações semelhantes ao encontrado em países como
Estados Unidos e Reino Unido, onde a cobertura de fluoretação das águas de abastecimento
público é desigual entre as regiões. Observa-se entre diferentes municípios que estes
benefícios se mostram mais ou menos evidentes, encontrando prevalências maiores do que
as esperadas de fluorose dental, conforme a porcentagem de cobertura existente
(CANGUSSU et al., 2002). Isso ocorre porque, dentre os problemas enfrentados no país, tem-
se a dificuldade em manter o heterocontrole dos sistemas operacionais de monitoramento
dos níveis ótimos de flúor na água, em função da falta de recursos humanos, técnico-
operacionais ou de importância para a comunidade. A discussão deste processo tem
ocorrido no Estado de São Paulo desde o início da década de 1980 (ESPÍNDOLA, 2010).
Apesar da efetividade reduzida com a difusão dos fluoretos tópicos, a fluoretação
das águas continua a ser o método preventivo à cárie dental mais amplamente difundido,
promove maior equidade, adesão, melhor custo-efetividade e segurança. Apesar disso, deve
ser tratado com cautela, requer pesquisa continuada sobre esse método e são fundamentais
as ações de controle de forma a prevenir aumento na prevalência da fluorose dental sem
reduzir o efeito protetor à cárie dental. Dentre as medidas, podem-se citar: monitoramento
da prevalência da fluorose através de sistemas de informação; heterocontrole da dosagem;
ações de educação em saúde e desenvolvimento de equipamentos precisos e de fácil
operação para análise de flúor (CANGUSSU et al., 2002).

2.5 Flúor ingerido na dieta
Segundo Narvai (2000), enfrentamos dificuldades metodológicas de se mensurar
níveis individuais de flúor na forma ativa de cada alimento, a quantidade ingerida e o total
absorvido pelos tecidos. Este fato aumenta significativamente a ingestão sistêmica de flúor
numa idade de maior risco à fluorose. Vários são os alimentos e bebidas disponíveis na
alimentação que contêm alto teor de flúor como peixes, frango, mariscos, chás, fórmulas
infantis e leite quando processados em regiões com água de abastecimento público
fluoretada. O crescente consumo entre as crianças de alimentos industrializados, leite em
pó, refrigerantes e acompanhados da redução do consumo de água e leite in natura,
aumenta significativamente a ingestão sistêmica de flúor numa idade de maior risco à
fluorose dental.
2.6 Fluorose dentária
A exposição do germe dentário em função da ingestão de altas concentrações do
íon flúor durante o processo de formação, dá origem à fluorese dentária, trazendo como
consequência, defeitos de mineralização do esmalte. Clinicamente se manifesta com
manchas opacas no esmalte e, em casos mais graves, regiões amareladas ou castanhas em
dentes homólogos. Outros fatores que colaboram para a severidade deste processo são: o
estado nutricional, alterações da atividade renal, homeostase do cálcio, baixo peso corporal,
taxa de crescimento esquelético e períodos de remodelamento ósseo constituindo-se fases
de maior absorção do flúor. Nesse sentido, a doença é mais frequente em dentes de
mineralização tardia (dentição permanente), em crianças de precário estado nutricional ou
baixo peso ou insuficiência renal crônica e, consequentemente, seus efeitos maléficos se
manifestam em faixas etárias da primeira e segunda infância consideradas de maior risco à
ingestão do flúor sistêmico (DENBESTEN, 1999; FEJERSKOV et al., 1994).
2.7 Mecanismo de desenvolvimento da fluorose dental
O ameloblasto é a célula que faz o esmalte, primeiramente sintetiza uma matriz
contendo 25% de proteínas e, em seguida, ao mesmo tempo em que essa matriz é

reabsorvida, o esmalte se mineraliza. O produto final é uma estrutura contendo 95% de
minerais, 4% de água e menos de 1% de proteínas. Presente na matriz do esmalte, o flúor
inibe a reabsorção de proteínas, cujo mecanismo não é bem conhecido, o que importa é que
se forma um esmalte tendo mais proteínas e maior porosidade. Esta porosidade é
responsável pelas opacidades do esmalte, com os reflexos clínicos decorrentes. Os defeitos
de formação do esmalte dependem da dose a que a criança é submetida, havendo uma
relação linear dose-efeito entre mgF/dia/kg de peso corpóreo e prevalência de fluorose
dental (FREITAS et al., 2007).
2.8 Fluorose endêmica acumulativa (esqueletal)
A ingestão de flúor de forma continuada em quantidades acima do que se é
recomendado segundo legislação vigente, sendo maiores que 3 ou 4 mg. L-1
F–
por dia, pode
provocar a fluorose acumulativa (esqueletal), causando o endurecimento ou aumento da
densidade óssea. Se apresenta endêmica em 25 países no mundo, principalmente na China,
México, Índia e Argentina, onde os efeitos adversos são encontrados mais comumente em
membros superiores e inferiores, costas, pescoço e pélvis (ANDREAZZINI; FIGUEIREDO;
LICHT, 2006).
No Brasil, segundo Cangussu et al. (2002), há grande variabilidade na prevalência da
fluorose em diferentes regiões, apresentando em proporções de forma moderada e severa
de forma pouco significativa apenas em locais onde o teor de fluoreto é alto nas fontes
naturais de água (CANGUSSU et al., 2002).
2.9 Vigilância Sanitária do flúor
O processo preventivo de fluoretação da água depende da quantidade de flúor
aplicado no processo, bem como da sua continuidade de utilização e heterocontrole eficaz
da vigilância sanitária por parte do Estado para que se configure em fator de proteção à
saúde pública (NARVAL, 2000).

3 MATERIAIS E MÉTODOS
No estudo retrospectivo foram analisadas no período de janeiro de 2007 a
dezembro de 2009 um total de 6.762 amostras de água provenientes de redes de
abastecimento público dos municípios que pertencem à área de abrangência do DRS XXI
atendidos pelo Centro de Laboratório Regional – Instituto Adolfo Lutz de Presidente
Prudente (CLR–IAL-PP), coletadas pelos órgãos de Vigilância Sanitária municipal, conforme
cronograma estabelecido pelo Proágua.
A técnica empregada para análise das amostras foi a do eletrodo íon-seletivo para
fluoreto, acoplado ao potenciômetro – METTLER TOLEDO 355, calibrado com padrões de
fluoreto de sódio com concentrações 0,5 mg.L-1
e 5,0 mg.L-1
, utilizando a solução
tamponante Tissab II, para evitar interferência de íons, como Ferro, Cálcio, Alumínio, entre
outros. Para a homogeneização das amostras foi utilizado um agitador magnético (BRASIL,
2005).
Para o parâmetro da avaliação das amostras analisadas, utilizou-se a Resolução SS-
250/95, que estabelece como concentração ideal de fluoreto na água destinada ao consumo
humano 0,7 mg.L-1
. Porém, foram consideradas também, de acordo com o Padrão de
Potabilidade estabelecido, as águas que apresentaram a concentração de fluoreto na faixa
de 0,6 a 0,8 mg.L-1
, conforme a mesma Resolução. A análise utilizada foi por meio de
comparação das amostras em relação ao período estudado
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
No período estudado, foram analisadas 6.762 amostras de água, obtendo os
seguintes resultados: 6.051 (89,5%) delas apresentaram teor de fluoreto de acordo com a
faixa permitida e 711 (10,5%) em desacordo. Sendo que 469 (6,9%) amostras apresentaram
teor de fluoreto abaixo de 0,6 mg.L-1
e 242 (3,6%) acima de 0,8 mg.L-1
, conforme
representado na Figura 1. A distribuição anual das amostras de água de abastecimento
público entre 2007 e 2009 encontra-se demonstrada na Figura 2.

Figura 1: Distribuição percentual das amostras de água de abastecimento público da região
de abrangência da DRSXI, enquadradas por níveis de flúor (mg.L
-1
de F
-
) de acordo com
a Resolução SS 250/1995 no período de 2007 a 2009
Fonte: Dados primários – CLR-IAL PP. Elaborado por Brito (2010).
Figura 2: Distribuição anual das amostras de água de abastecimento público da região de abrangência da
DRSXI, enquadradas por níveis de flúor (mg.L
-1
de F
-
) de acordo com a Resolução SS 250/1995
Fonte: Dados primários – CLR-IAL PP. Elaborado por Brito (2010).
Observa-se um aumento de amostras que estão de acordo com a Resolução vigente
com o passar dos anos, isso também foi observado no estudo realizado por Freitas et al.
89,5%
10,5%
-
1.000
2.000
3.000
4.000
5.000
6.000
7.000
Amostras
de acordo
Amostras em
desacordo
n ͦ de amostras
de acordo
em desacordo
com teores de
F <0,6 mg.L-1
com teores de
F >0,8 mg.L-1
Amostras enquadradas
segundo a Resolução
SS 250/95

(2007). Os autores avaliaram o teor fluoreto nas águas de abastecimento público de 45
municípios, abrangidos pelo CLR IAL PP, no período de 2002 a 2006, verificando um aumento
considerável das amostras em conformidade. No período de cinco anos (2002-2006) o total
de amostras de acordo foi de 2.653 (62,4%), já no período de 3 anos (2007-2009) o total de
amostras com teor de íon fluoreto dentro da faixa permitida foi de 6.051 (89,5%). Logo, os
percentuais de amostras em desacordo diminuíram sensivelmente. No período de 2002-
2006, o total de amostras em desacordo foi de 1598 (37,6%), já no período de 2007-2009, o
número encontrado foi 711 (10,5%) (FREITAS et al., 2007).
As análises realizadas nos cinco anos demonstraram pequena variação na
porcentagem de amostras de acordo com a legislação, tendo havido inclusive, diminuição
das amostras em conformidade. No primeiro ano do estudo, esse número estava em torno
de 65%, baixando para 62% no último ano. A porcentagem de amostras com flúor acima do
máximo permitido dobrou em relação ao primeiro ano analisado, fato que sugere
dificuldade na manutenção da estabilidade da concentração de flúor utilizada pelos sistemas
de abastecimento desses municípios (FREITAS et al., 2007).
Nota-se que nestes últimos três anos, os resultados de acordo ficaram próximos,
indicando assim um trabalho mais eficiente dos sistemas de abastecimento público, além
das ações de vigilância efetivas, visando à manutenção da concentração de íon fluoreto
dentro do faixa permitida.
Das amostras em desacordo, 469 (6,9%) estão abaixo de 0,6 mg.L-1
. Este dado
representa um percentual relativamente bom, visto que podemos ingerir flúor por meio de
outras fontes, como os dentifrícios fluorados, creme dentais e soluções para bochecho e
através da alimentação. Em contrapartida, o número de amostras de águas com teor de íon
fluoreto acima do permitido são apenas 242 (3,6%). Embora sejam as que mais preocupam
em Saúde Pública, são minoria, fato que facilita o controle, podendo apresentar melhorias.
5 CONCLUSÃO
O presente estudo demonstrou que não houve diferença considerável no
percentual das concentrações abaixo ou acima do limite permitido do teor de íons fluoretos
nos três anos de estudo. Os dados obtidos são de grande importância para as Vigilâncias
Sanitárias municipais, visto que possibilita um controle dessas concentrações e proporciona

um comparativo, ano a ano, visando a melhorar este índice e solucionar as dificuldades em
manter a concentração satisfatória do íon fluoreto.
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Capítulo 2
UTILIZAÇÃO DE ÁGUA RESIDUÁRIA PARA FINS AGRONÔMICOS
Fernando Ferrari Putti6
Luís Roberto Almeida Gabriel Filho7
Ana Carolina Barbosa Kummer8
Camila Pires Cremasco9
Rafael Ludwig10
Pedro Fernando Cataneo11
1 INTRODUÇÃO
Grande parte da superfície terrestre é constituída por água, substância essencial à
manutenção da vida na Terra. Estima-se que somente 2,5% da água do planeta está
disponível como água doce (SHIKLOMANOV, 1998). De acordo com a Agência Nacional de
Águas (ANA, 2011), a água doce prontamente disponível está distribuída em aquíferos
(97,87%), chuvas (1,17%) e lagos, represas e rios com apenas 0,96%, onde estão mais
acessíveis para o uso.
6
UNIFENAS – Univ José do Rosário Vellano, campus de Alfenas, Minas Gerais, Brasil E-
mail: fernando.putti@unifenas.br
7
Faculdade de Ciências e Engenharia, UNESP – Univ Estadual Paulista, Laboratório de Matemática Aplicada e
Computacional, campus de Tupã, São Paulo, Brasil. E-mail: gabrielfilho@tupa.unesp.br
8
Pós-doutoranda, Engenharia Sanitária e Ambiental, Departamento de Engenharia Civil, Universidade Estadual
de Ponta Grossa – UEPG, Ponta Grossa, Paraná, Brasil. E-mail: ackummer@hotmail.com
9
Computacional, campus de Tupã, São Paulo, Brasil. E-mail: camila@tupa.unesp.br
10
UNESP – Univ Estadual Paulista, Faculdade de Ciências Agronômicas, Departamento de Engenharia Rural E-
mail: rafaelludwig@fca.unesp.br
11
Computacional, campus de Tupã, São Paulo, Brasil. E-mail: pedro@tupa.unesp.br

No Brasil, 75% da água doce disponível concentra-se na Bacia Amazônica. O
restante (25%) está distribuído entre as regiões Sul/Sudeste e Nordeste, que contribuem
com 89% da demanda nacional.
A água é utilizada, em todo o mundo, para diversas finalidades, tais como:
agricultura (irrigação); abastecimento humano (urbano e rural) e animal; indústria; pesca e
aquicultura; saneamento básico (recepção de resíduos); preservação do meio ambiente;
navegação; recreação (cultura); e geração de energia (ANA, 2011).
Como resultado da utilização da água pelo homem, tem-se as águas residuárias, que
podem variar em quantidade, assim como em características físicas, químicas e biológicas
dependendo da atividade que as gerou. Portanto, o tratamento dessas águas após o uso é
de fundamental importância, tanto no que se refere à preservação do meio ambiente,
quanto à possível reutilização dessas em outras atividades.
Em relação ao uso consuntivo da água, em nível mundial, tem-se que cerca de 70%
dessa água é utilizada na agricultura, seguido da indústria (22%) e residências (8%) (ANA,
2009). Vale ressaltar que o uso da água para fins industriais aumenta à razão da renda do
país, variando de 10% para os países com renda baixa e média até 59% para países com alta
renda (ANA, 2009).
É crescente a preocupação em relação à escassez dos recursos hídricos, e,
considerando que no Brasil a irrigação contribui com cerca de 70% do consumo de água, faz-
se necessário o incentivo à utilização de águas residuárias na agricultura, respeitando
princípios técnicos, a fim de assegurar a não ocorrência de prejuízos ao homem e ao meio
ambiente.
A vazão retirada para atender a demanda hídrica no Brasil é próxima de 1.500 m³ s-
1, sendo que a estimativa que retorne para as bacias hidrográficas é em torno de 47%. De
acordo com ANA (2007), é captado torno de 46% é destinado à irrigação, sendo que em
torno de 70% é utilizada na irrigação é responsável por 70% (ANA, 2007; FAO, 2007).
A água é um recurso natural finito e essencial à vida. Ela é ingerida em maior
quantidade que todos os outros alimentos reunidos, sendo também o principal componente
da excreção. Um adulto ingere mais de dois litros de água por dia, o que corresponde a cerca
de 3% de seu peso corpóreo que, por sua vez, é constituído por mais de 70% de água
(RIEDEL, 1992). A água também é um importante fator de produção e de desenvolvimento
de diversas atividades econômicas.

O crescente aumento na necessidade de alimentos exige que tenhamos uma
produção cada vez maior. Este aumento de produção pode ser alcançado fazendo com que
as plantas expressem o seu máximo potencial produtivo, significando que a água e os
nutrientes no solo deverão estar em níveis adequados.
Em regiões em que as precipitações não atendem à demanda hídrica pode-se
utilizar a irrigação (VIEIRA, 1989). Por outro, lado sabe-se que a disponibilidade de água
potável está cada vez mais escassa, e a irrigação está na ponta da necessidade de água no
Brasil, com 15,96 km³ ano-1
, precisa aproximadamente duas vezes maior que a industrial,
que é de 7,8 km³ ano-1
. Entre os Estados com maior necessidade é o Rio Grande do Sul (6,32
km³ ano-1
), seguido por São Paulo (1,81 km³ ano-1
) (TUNDISI, 2005). A maior demanda de
recursos hídricos pela região Sul foi associada por Silvestre (2003) à grande área de irrigação,
principalmente por inundação no cultivo do arroz irrigado. A área irrigada no Rio Grande do
Sul representa 41,6% do total da área irrigada no país.
As retiradas permanentes não somente para a irrigação, mas para diversos usos que
se faz da água, têm diminuído consideravelmente sua disponibilidade, produzindo inúmeros
problemas de escassez em muitas regiões. Diante do exposto fica evidente a necessidade de
redução do consumo bem como reaproveitamento de águas de qualidade inferior, de forma
planejada em diversas atividades. Neste aspecto, muitos estudos apontam para o reuso da
água como alternativa para suprir a crescente demanda na irrigação. Para Florêncio et al.
(2006), o reuso oferece oportunidades de natureza econômica, ambiental e social, podendo
constituir-se em uma necessidade nas situações de escassez. Nobre et al. (2010) destacam
que o uso da água residuária na agricultura visa a promover a sustentabilidade da agricultura
irrigada, pois economiza as águas superficiais não poluídas, mantendo a qualidade ambiental
e servindo como fonte nutritiva às plantas.
Embora o Brasil possua uma vasta legislação ambiental e legislações específicas
para utilização dos recursos hídricos, ainda não conta com uma legislação adequada para
regulamentar o reaproveitamento de águas residuárias. Nesse sentido, faz-se necessário não
somente a regulamentação, mas o incentivo ao reuso de água no país, fazendo com que a
prática se desenvolva de acordo com princípios técnicos, seja socialmente aceito e seguro
em termos de preservação ambiental e de proteção dos grupos de risco envolvidos (ANA,
2009; 2011).

Este capítulo versa sobre a utilização de água residuária para fins agrícolas,
abordando, entre outros, as características dos efluentes, classificação, vantagens e
desvantagens de uso e aplicação na agricultura através da irrigação.
2 COMPOSIÇÃO DAS ÁGUAS RESIDUÁRIAS
Efluente é todo resíduo líquido ou gasoso que, proveniente das diversas atividades
humanas, são lançados no meio ambiente. Resultam de atividades industriais, agrícolas ou
dos esgotos domésticos urbanos. Portanto, águas residuárias, ou, neste caso, efluentes,
podem ser entendidas como as águas resultantes do contato e/ou utilização humana para os
diversos fins (VON SPERLING, 1989).
A descarga de efluentes não tratados em corpos de água receptores, ou até mesmo
na agricultura, pode resultar em problemas ambientais severos, deterioração dos meios
naturais e morte da fauna de rios e lagos (CERVANTES et al., 1998). Dessa forma, faz-se
necessário o emprego de técnicas de tratamento de efluentes que minimizem os impactos
gerados por estes ao meio ambiente.
Os diversos componentes presentes nos efluentes (ou águas residuárias), e que
alteram o seu grau de pureza, podem ser retratados de uma maneira mais ampla e
simplificada em termos das suas características físicas, químicas e biológicas. Essas
características podem ser traduzidas na forma de parâmetros de qualidade. Assim, Von
Sperling (1989, 2005) cita que essas características podem ser expressas em parâmetros
físicos, químicos e biológicos, a saber:
 Características físicas
o Sólidos em suspensão:
 São pequenas partículas sólidas que entram em suspensão devido ao
movimento da água.
o Sólidos dissolvidos:
 Podem ser orgânicos ou inorgânicos. São substâncias de forma
molecular, ionizadas ou micros granulares.
o Temperatura:
 Importante parâmetro para determinar a qualidade da água.

o Cor:
 Parâmetro que indica a decomposição do efluente, quanto mais
escuro mais velho maior o tempo de decomposição.
 Características químicas
o pH:
 Indica a condição do efluente em relação à sua acidez, neutralidade ou
alcalinidade.
o Demanda bioquímica de oxigênio (DBO):
 A demanda bioquímica e oxigênio caracteriza a quantidade de
oxigênio necessária para estabilizar biologicamente a matéria orgânica
presente no efluente.
o Demanda Química de Oxigênio (DQO):
 Demanda química de oxigênio caracteriza a quantidade de oxigênio
necessária para oxidar a matéria orgânica presente no efluente.
 Características biológicas:
 As características biológicas estão relacionadas à presença de
microrganismos no efluente. Entre eles destacam-se as bactérias,
protozoários, fungos e vírus.
3 VANTAGENS E DESVANTAGENS DA UTILIZAÇÃO DE ÁGUA RESIDUÁRIA EM
SISTEMAS AGRÍCOLAS
A reutilização da água proveniente dos tratamentos de esgoto apresenta diversas
vantagens, dentre elas, de acordo com Bernardi (2003), podem-se citar como principais:
1 – Reduzir a poluição dos corpos de água:
 Ao evitar que os efluentes sejam lançados nos corpos d’água e
destinando-os para a irrigação.
2 – Conscientização do uso racional de água de boa qualidade:
 Utilização da água potável para o que é extremamente necessário ao
consumo humano, animal.

3 – Redução no custo de produção de água:
 No momento em que se utiliza o efluente de esgoto tratado não há
necessidade de captar água nos mananciais, sejam eles superficiais ou
subterrâneos.
4 – Redução no custo com fertilizantes e material orgânico:
 A água residuária carrega consigo grande quantidade de nutrientes, e ao
utilizar essa água para irrigação estaremos fornecendo ao solo esses
nutrientes, os quais estarão disponíveis as plantas; desta forma reduz-se a
utilização de fertilizantes químicos.
5 – Uso sustentável da água:
 Ao reutilizar a água dá-se nova destinação à mesma em vez de
simplesmente a lançarmos em um manancial.
Tendo em mente as vantagens do reuso do efluente, principalmente quando se
sabe que em torno de 70% do consumo mundial de água destina-se à agricultura e esta
exige o uso de grandes quantidades de fertilizantes, percebe-se que a destinação deste para
a agricultura pode proporcionar melhorias tanto ao fornecer a água para a irrigação como
reduzir a utilização de fertilizantes químicos.
Deste modo, os efluentes das estações de tratamento apresentam alto potencial
para serem implantados cada vez mais nas lavouras.
O reuso de água apresenta diversas vantagens quando utilizado na agricultura, no
entanto, ainda apresenta algumas desvantagens do ponto de vista econômico, social e
ambiental. Guidolin (2006) lista as principais desvantagens:
1 – Rejeição da população:
 Devido ao fato de ser uma água reaproveitada, a população pode
entender que os alimentos podem estar contaminados, ficando com
receio quanto ao consumo.
2 – Risco de contaminação ambiental:
 Se utilizados na irrigação de forma desordenada os efluentes podem
causar contaminação do ambiente, seja por não terem passado por um

processo eficiente de tratamento ou por utilização em quantidade
excessiva.
3 – Risco de propagação de doenças:
 Da mesma forma que para a contaminação ambiental, existe o risco de
propagação de doenças se o efluente de esgoto não for tratado de forma
eficiente.
4 – Possibilidade de modificação das características do solo:
 A composição do efluente pode ocasionar mudanças nas caraterísticas do
solo.
5 – Possibilidade de danos às culturas.
4 TIPOS DE TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS
A água residuária, ao chegar à estação de tratamento, recebe inicialmente um
tratamento físico-químico, que busca remover a parte sólida e pré-arejamento, equalização
do caudal, neutralização da carga, sendo que a parte sólida está sujeita a um processo de
digestão anaeróbica em um digestor anaeróbico ou tanque séptico (SCHULZ; HENKES, 2013).
Após, de acordo com Schulz e HENKES (2013), a água segue para um tratamento que pode
ser de dois tipos:
– aeróbicos (tanque de lamas activadas, lagoas arejadas com macrófitos, leitos
percoladores ou biodiscos);
– anaeróbico (lagoas ou digestores anaeróbicos).
Após esses processos, o último estágio do tratamento é a remoção de
microrganismos patogênicos através da utilização de lagoas de maturação e nitrificação.
5 APLICAÇÃO NA AGRICULTURA ATRAVÉS DA IRRIGAÇÃO
A destinação dos efluentes das estações de tratamento de esgoto, até a poucas
décadas no Brasil era realizada diretamente, ou com o mínimo tratamento, em corpos da
água.

No entanto, existem registros que a técnica do reuso já era praticada há séculos por
outros povos, como japoneses e chineses, que viam como uma alternativa de descarte. Além
disso, a produção de alimentos era superior quando irrigada com a água de reuso.
Atualmente, observa-se uma tendência mundial sobre a sustentabilidade do
consumo de água. Assim, diversos países adotam essa técnica, conforme se pode observar
na Tabela 1 as áreas irrigadas com efluente.
Tabela 1: Áreas irrigadas com esgoto doméstico em alguns países para o ano de 2003
País Área irrigada (ha)
Argentina 37.000
Austrália 10.000
Alemanha 28.000
África do Sul 1.800
Arábia Saudita 4.400
Bahrain 800
Chile 16.000
China 1.330.000
Estados Unidos 14.000
Índia 73.000
Israel 10.000
Kuwait 12.000
México 250.000
Peru 4.300
Sudão 2.800
Tunísia 7.300
Fonte: Bastos et al. (2003).
Assim observa-se que esta técnica está sendo utilizada amplamente, porém sabe-se
dos reais perigos que os efluentes apresentam à saúde humana. Deve-se atentar para a
legislação que trace normativas para o uso com fins agrícolas no Brasil.
De acordo com a Organização Mundial da Saúde (WHO, 1989), os reais risco à saúde
humana da utilização de efluentes na agricultura ocorre quando os quatro critérios abaixo
estiverem presentes:
a) a dose infecciosa de um organismo patogênico chega ao campo ou lagoa
irrigada, ou o organismo multiplica-se no local até atingir a dose infecciosa;
b) a dose infecciosa atinge o hospedeiro humano;
c) o hospedeiro torna-se infectado;
d) a infecção causa doença ou é transmitida para outros.

A Resolução do Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) n° 357, estabelece
que classes de efluentes podem ser utilizados na irrigação para as determinar culturas, sem
que exista perigo de contaminação ou tornando inapropriada para o consumo humano ou
animal (Tabela 2).
Tabela 2: Classes da qualidade de água de reuso utilizada em irrigação seguindo a Resolução Conama nº
375/2005
Classe de qualidade Limites de concentração Uso
Classe 1
- Coliformes fecais ≤ 200/100 mL
- Turbidez ≤ 40 UNT
- DBO (5 dias, 20 °C): ≤ 3,0 mg/L
- Sólidos dissolvidos totais: ≤
500mg/L
Irrigação de hortaliças que são
consumidas cruas;
Frutas que se desenvolvam rente
ao solo e que sejam ingeridas sem
remoção de película.
Classe 2
- Coliformes fecais ≤ 1000/100mL
- DBO (5 dias, 20 °C): ≤ 5,0 mg/L
500mg/L
Irrigação de hortaliças;
Plantas frutíferas e de parques;
Jardins;
Campos de esporte e lazer, com os
quais o público possa a vir a ter
contato.
Classe 3
- Coliformes fecais ≤ 2.500/100 mL
- DBO (5 dias, 20 °C): ≤ 10,0 mg/L
500mg/L
Irrigação de culturas arbóreas,
cerealíferas e forrageiras
Fonte: Brasil (2005).
A aplicação da água de reuso pode ser realizada através dos seguintes métodos de
irrigação:
a) inundação;
b) sulcos;
c) aspersão;
d) subsuperficial;
e) localizada.
A escolha do método de irrigação é de extrema importância para a reutilização dos
efluentes, visando a evitar a contaminação e proliferação de doenças. Os métodos
apresentados possuem algumas vantagens e desvantagem para sua utilização.
Na irrigação por inundação (Figura 1), onde a água cobre toda a superfície do
terreno, sendo o método mais simples, economia de mão de obra, apresenta os menores

custos, porém apresenta alto volume de água para ser realizada a irrigação e necessita de
uma área plana para sua utilização. Entretanto, devido à grande quantidade de água
utilizada e por esta estar sobre toda superfície do terreno, é o método que apresenta o
maior risco à saúde e contaminação dos trabalhadores (BERNARDO et al., 2005).
Figura 1: Irrigação por inundação
Fonte: Portal LJ (2014).
O método de irrigação por sulcos (Figura 2) é outra técnica de irrigação por
inundação, porém este consiste na condução de água através de pequenos canais ou sulcos
entre as linhas de plantio. Este é um dos métodos mais antigos já registrados, apresenta
baixa eficiência, alto volume gasto com água, alta utilização de mão de obra, perigo de
erosão, mas é de baixo custo em sua instalação e assim como a inundação apresenta alto
grau de periculosidade com relação à contaminação (BERNARDO et al., 2005).

Figura 2: Irrigação por sulcos
Fonte: Dos autores.
O método de aspersão (Figura 3) trata de aspergir a água sobre a superfície do
terreno, assim tornando muito próximo ao efeito da chuva. Porém, trata-se de um dos
métodos mais caros, alto consumo de energia para pressurização das tubulações, mas
apresenta alta eficiência na distribuição e também baixa utilização de mão de obra. Esta
técnica de irrigação apenas pode ser utilizada para reutilização de efluentes quando estes
forem destinados à irrigação de pastagens, não podendo ser utilizados para outras culturas
(BERNARDO et al., 2005).
Figura 3: Irrigação por aspersão
Fonte: Agromoto (2014).

Já os métodos de irrigação por gotejamento, que podem ser superficial (Figura 4) e
subsuperficial (Figura 5), os quais apresentam características semelhantes. Estes são os mais
eficientes em distribuição da irrigação, mas apesar das vantagens que oferecem têm como
principal limitação o alto custo de implantação do sistema, e demanda menor utilização de
mão de obra (BERNARDO et al., 2005).
A irrigação localizada é o sistema que apresenta maior segurança para reutilização
dos efluentes, visto que a transmissão de doenças e contaminações são evitadas
(BERNARDO et al., 2005).
Figura 4: Irrigação localizada
Fonte: Dos autores.
Figura 5: Irrigação subsuperficial
Fonte: Andrade e Brito (2006).

6 LEGISLAÇÃO
Para compatibilizar o uso da água residuária na agricultura em quantidade e
qualidade adequadas, faz-se necessário a utilização de instrumentos legais. Sabe-se que o
Brasil não conta com uma legislação específica para reuso de água, embora possua uma
vasta legislação ambiental e legislações específicas para recursos hídricos.
Em 1981, foi instituída a Política Nacional do Meio Ambiente, através da Lei no
6.938, que criou, entre outros, o Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA),
objetivando propor diretrizes relativas ao meio ambiente, com competência para o
estabelecimento de normas, critérios, bem como padrões de uso e controle ambiental.
A partir da promulgação da Lei nº 9.433/1997, que institui a Política Nacional de
Recursos Hídricos, é dado um novo foco para as questões voltadas aos recursos hídricos,
norteando a gestão do uso da água por bacias hidrográficas e o conceito do usuário pagador.
A legislação prevê a racionalização do uso da água, estabelecendo princípios e
instrumentos para a utilização adequada da água. No entanto, pouca preocupação legislativa
ocorreu para fixar princípios e critérios para o reuso da água no Brasil (BERNARDI, 2003).
Em 2005 instituiu-se a Resolução Conama nº 357/2005 (alterada pelas resoluções
nºs 410/2009 e 430/2011), que dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes
ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece condições e padrões de
lançamento de efluentes. Essa mesma Resolução traz parâmetros de referência de águas em
função dos usos, como, por exemplo, a irrigação paisagística ou de culturas (hortaliças,
frutas, forrageiras, etc.). O principal objetivo dessa Resolução foi especificar as condições e
padrões de qualidade para melhor distribuir os usos das águas.
7 TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS
Segundo Von Sperling (2005), o tratamento de águas residuárias pode ser dividido
da seguinte maneira:
Tratamento preliminar: visa à remoção dos sólidos grosseiros, através de grades
separadoras ou caixas de areia;

Tabela 3: Parâmetros de qualidade de efluentes e formas de tratamento
Parâmetros Descrição
1
Tratamento
Físicos
Sólidos suspensos
Presença de flocos de bactérias, algas, protozoários;
(tamanho superior a 10 μm)
Processo biológico
(anaeróbio, aeróbio);
processo físico-químico
Sólidos coloidais Por exemplo, presença de argilas
Sólidos dissolvidos Presença de matéria orgânica, sais, entre outros
Cor Relacionada à presença dos sólidos dissolvidos
Turbidez Relacionada à presença dos sólidos em suspensão
Temperatura - -
Químicos
pH
Indica a condição de acidez, neutralidade ou
alcalinidade do efluente
Tratamento biológico
(anaeróbio, aeróbio);
tratamento físico-químico
Alcalinidade
É uma medição da capacidade do efluente de neutralizar
ácidos (capacidade de resistir às mudanças de pH)
Acidez
Capacidade do efluente resistir às mudanças de pH
causadas pelas bases. Deve-se principalmente à
presença de gás carbônico livre (pH entre 4,5 e 8,2)
Cloretos
Os cloretos são advindos da dissolução de sais (ex.:
cloreto de sódio)
Nitrogênio
Dentro do ciclo do nitrogênio na biosfera, este se altera
entre várias formas e estados de oxidação. Origem no
efluente: constituinte de proteínas, compostos
biológicos, composição celular, despejos industriais ou
domésticos
Fósforo
Origem no efluente: dissolução de compostos no solo,
decomposição da matéria orgânica, despejos
domésticos ou industriais, detergentes
Matéria orgânica
Origem nos efluentes: matéria orgânica vegetal e
animal, microrganismos, despejos domésticos e
industriais
Metais Despejos industriais Físico-químico
Oxigênio dissolvido
(OD)
Essencial para os organismos aeróbios. Durante a
estabilização da matéria orgânica, as bactérias fazem
uso do oxigênio nos processos respiratórios, podendo
vir a causar redução da sua concentração no meio.
-
Biológicos
Organismos
indicadores
-
Natural: lagoas facultativas;
químico: desinfectantes;
físico-químico: coagulação,
sedimentação
Algas Importantes na produção de oxigênio
Bactérias Responsáveis pela conversão da matéria orgânica
1
Von Sperling (2005).
Tratamento primário: visa à remoção dos sólidos flutuantes e sedimentáveis através
de decantadores, peneiras ou flotadores;
Tratamento secundário: visa à remoção da matéria orgânica dissolvida ou em
suspensão através de reatores biológicos e/ou tratamento físico-químico; e
Tratamento terciário: visa principalmente à remoção de nutrientes (nitrogênio e
fósforo) através de reatores biológicos, ou, ainda, utilizando tratamento físico-químico.

Vale ressaltar que os sistemas de tratamento biológico podem ser divididos em
sistemas aeróbios e anaeróbios. Os sistemas aeróbios podem ainda possuir biomassa
aderida (material suporte) ou biomassa em suspensão (lodos ativados).
De acordo com Ferreira (2000), os processos biológicos de tratamento apresentam-
se eficazes e de fácil projeto e operação quando comparados a métodos físico-químicos.
Assim sendo, os processos biológicos de tratamento estão encontrando crescentes
aplicações, mesmo sob condições adversas, e vêm substituindo os processos físico-químicos,
com menores custos operacionais.
8 CONCLUSÕES
O aumento pela conscientização da sustentabilidade do consumo e reutilização de
água faz com que aumente a necessidade de otimização esse recurso. Sendo um dos
maiores consumidores de água a agricultura, faz jus à necessidade de reduzir o volume
gasto. Assim, são desenvolvidos métodos de irrigação cada vez mais eficientes e com menor
gasto energético. Associado a este fato a reutilização de água das estações de tratamento se
encaixa nessa demanda da agricultura.
Deve-se atentar que a reutilização de efluentes apresenta inúmeras vantagens, no
entanto, deve-se tomar cuidado principalmente com questões de segurança a riscos de
contaminação de áreas ou de transmissão de doenças a humanos.
REFERÊNCIAS
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Águas – Edição comemorativa 10 Anos. Brasília, DF, 2011. 24 p.
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prática de reuso direto não potável da água. Brasília, DF, 2005a.
BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Conselho Nacional do Meio Ambiente. Resolução
357, de 17 de março de 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes
ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de
lançamento de efluentes, e dá outras providências. Brasília, DF, 2005b.
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WORLD HEALTH ORGANIZATION. Health guidelines for use of wasterwater in agriculture
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Capítulo 3
COAGULANTES NATURAIS NO TRATAMENTO
FÍSICO-QUÍMICO DE CHORUME
Maria Cristina Rizk12
Vitor Amigo Vive13
Taylla Evellyn Scapim Yamaguchi14
1 INTRODUÇÃO
A degradação da fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos em combinação com
a água da chuva conduz à geração de lixiviados de aterros, comumente conhecidos como
chorume, e caracterizados por um pH extremo, demanda bioquímica de oxigênio (DBO),
demanda química de oxigênio (DQO), sais inorgânicos e toxicidade. A composição dos
lixiviados depende de muitos fatores, tais como composição dos resíduos, disponibilidade de
oxigênio e umidade, o desenho e operação do aterro, fatores hidrogeológicos e idade do
aterro (SYAFALNI et al., 2012).
Li et al. (2010) destacam que os lixiviados dos aterros são uma importante fonte
potencial de contaminação das águas subterrâneas e superficiais, causando poluição se não
forem devidamente coletados, tratados e dispostos.
Diferentes métodos de tratamento estão sendo utilizados atualmente para tratar os
lixiviados de aterros. A maioria desses métodos é adaptada do tratamento de águas
12
Professora assistente doutora do Departamento de Planejamento, Urbanismo e Ambiente. Universidade
Estadual Paulista Júlio de Mesquita Filho – Faculdade de Ciências e Tecnologia – campus de Presidente
Prudente – SP.
13
Engenheiro Ambiental pela Universidade Estadual Paulista Júlio de Mesquita Filho – Faculdade de Ciências e
Tecnologia – campus de Presidente Prudente – SP.
14
Engenheira Ambiental pela Universidade Estadual Paulista Júlio de Mesquita Filho – Faculdade de Ciências e
Tecnologia – campus de Presidente Prudente – SP.

residuais e pode ser dividida em duas categorias principais: tratamentos biológicos e
tratamentos físico-químicos (RAGHAB et al., 2013).
Syafalni et al. (2012) relatam que o tratamento biológico é eficaz para lixiviados
recém-produzidos, mas ineficaz para aqueles estabilizados (mais de 10 anos). Além disso, o
processo de coagulação/floculação tem sido amplamente utilizado para remover poluentes,
como demanda bioquímica de oxigênio (DBO), DQO, sólidos suspensos totais (SST), metais
pesados, cor e nitrogênio presentes em lixiviados de aterros ou efluentes industriais. No
entanto, a coagulação/floculação utiliza produtos químicos como os agentes de tratamento,
o que pode ser prejudicial para o ambiente, além de gerar excesso de lodo.
Liu et al. (2012) apontam que a coagulação-floculação é uma técnica relativamente
simples e controlável para ser empregada no pré ou pós-tratamento de lixiviados de aterro.
Muitos fatores afetam o desempenho desse processo, como o tipo de coagulante, o pH e a
dosagem de coagulante, sendo que a combinação adequada desses fatores é desejável para
atingir um elevado nível de eficiência do tratamento.
Renou et al. (2008) relatam que vários estudos de coagulação/floculação tem sido
investigados no tratamento de lixiviados de aterros sanitários e que o sulfato de alumínio,
sulfato ferroso, cloreto férrico e férrico cloro-sulfato são comumente usados como
coagulantes. Resultados revelam que os sais de ferro são mais eficientes que os de alumínio,
resultando em reduções da demanda química de oxigênio da ordem de 50%, ao passo que as
remoções com alumínio ou cal são moderadas (entre 10 e 40%). No entanto, este tipo de
tratamento apresenta algumas desvantagens: significativo volume de lodo gerado e
aumento da concentração de alumínio ou ferro na fase líquida.
No estudo de Chaibakhsh et al. (2014) é ressaltado que alternativas
ambientalmente adequadas e economicamente viáveis sejam desenvolvidas para substituir
os coagulantes sintéticos. Desta forma, as macromoléculas poliméricas naturais, retiradas de
plantas, poderiam ser utilizadas, pois são altamente biodegradáveis, não tóxicas e não
corrosivas, produzem menos volume de lodo e não alteram o pH do meio. Além disso, uma
vez que as plantas podem ser cultivadas localmente, os coagulantes à base de plantas
naturais podem ter menores custos que os coagulantes químicos.
Dentre alguns dos coagulantes naturais conhecidos atualmente, pode-se citar o
tanino, a quitosana e a moringa.

Lee et al. (2014) destacam que o tanino é um polímero aniônico biodegradável, que
vem de vegetais secundários, como cascas, frutos, folhas e outros. O Tanfloc é obtido a
partir da casca Acácia mearnsii e modificado por um processo físico-químico. Grupos de
gomas hidrocoloides e outros sais solúveis estão incluídos na estrutura Tanfloc com a
modificação química que inclui um quaternário azoto para dar ao Tanfloc caráter catiônico.
Segundo Beltrán-Heredia et al. (2010), a cationização de taninos é conhecida como
um processo químico que confere caráter catiônico para a matriz orgânica do tanino, de
modo que as principais características (solubilidade, estabilidade a diferentes níveis de pH
ou metais pesados, atividade quelante) são mantidas e outras são adicionadas, melhorando
as propriedades coagulantes do tanino.
A quitosana é um polímero catiônico de elevado peso molecular, obtida por
desacetilação da quitina, um biopolímero de celulose amplamente distribuído na natureza,
especialmente em invertebrados marinhos, insetos, fungos e leveduras (RIZZO et al., 2008).
Altaher (2012) cita que a quitosana contém dois grupos hidroxil reativos e um grupo
amino muito reativo, que conferem à quitosana uma elevada capacidade de adsorção. A
capacidade de coagulação da quitosana depende em grande parte do grupo amino. A
protonação deste grupo faz com que a quitosana fique carregada positivamente e se ligue
aos sólidos suspensos com carga negativa, desestabilizando-os.
Hamid et al. (2014) relatam que a Moringa oleífera (MO) é conhecida como uma
planta tropical que pertence à família Moringaceae. É uma árvore tropical polivalente que
cresce naturalmente na Índia, África do Sul, América do Sul e abundantemente no clima da
Malásia. A MO possui um composto de biocoagulação ativa, podendo ser usada como um
coagulante alternativo e auxiliar os coagulantes químicos convencionais no tratamento de
água.
De acordo com Vaz et al. (2010) existem vários estudos relatando que a solução da
semente de Moringa oleifera tem propriedade coagulante efetiva e que ela não é tóxica a
humanos e animais, sendo bastante eficiente no condicionamento do lodo.
Matos et al. (2007) apontam que é recomendável a utilização de sementes recém-
colhidas, para maior eficiência com a Moringa oleífera, uma vez que as propriedades
coagulantes podem ter seu efeito diminuído com o tempo. Além disso, a ação coagulante da
Moringa oleífera deve ser atribuída à presença de proteínas catiônicas solúveis na semente.

2 OBJETIVOS
O presente estudo teve como objetivo geral realizar o tratamento de chorume pelo
processo de coagulação/floculação/sedimentação utilizando os coagulantes naturais
Moringa oleifera Lam, quitosana e tanino vegetal. Os objetivos específicos do trabalho foram
avaliar a eficiência de remoção das variáveis resposta cor aparente e demanda química de
oxigênio, variando o pH e a concentração de coagulantes.
3 MATERIAIS E MÉTODOS
3.1 Coleta do chorume
O chorume utilizado na pesquisa foi coletado num aterro controlado de resíduos
sólidos urbanos. Não há tratamento do chorume no local e o mesmo é acumulado numa
lagoa.
Foram realizadas duas coletas distintas (outubro de 2010 e março de 2011,
respectivamente), por meio de amostragem composta, com o auxílio de baldes às margens
da lagoa. Foram coletados 20 litros de amostra em cada coleta, que foram armazenados em
galões de polietileno de cinco litros, sob refrigeração abaixo de 10 o
C.
Os ensaios de coagulação/floculação/sedimentação utilizando o tanino comercial A
e B foram realizados com o lixiviado da primeira coleta, e os ensaios utilizando a Moringa
oleifera Lam e a quitosana foram realizados com o lixiviado da segunda coleta. Este fato
ocorreu, pois foram realizados vários ensaios preliminares com o tanino A e B antes da
determinação das melhores condições de estudo. Desta forma, quando foram iniciados os
ensaios com a Moringa oleifera Lam e a quitosana não havia mais amostra suficiente da
primeira coleta, sendo necessária uma segunda coleta.
3.2 Caracterização das amostras
As amostras foram caracterizadas em termos de pH, cor e DQO, segundo os
procedimentos descritos a seguir.

a) pH: O pH foi determinado pelo método potenciométrico com auxílio de um
pHmetro da marca HANNA®
modelo HI 254, previamente calibrado com
soluções tampão de pH 4,0 e 7,0;
b) cor aparente: A determinação da cor aparente foi realizada com o auxílio do
medidor de cor da marca HANNA®
modelo HI 93727, que utiliza o método
platina cobalto, padrão para a medição da cor. Para calibração do aparelho
utilizou-se água destilada;
c) DQO: A DQO foi determinada segundo a metodologia descrita pelo Standard
Methods for the Examination for Water and Wastewater (APHA, 1995). Os
equipamentos utilizados foram: reator de DQO da marca HANNA®
modelo HI
839800 para a digestão das amostras, e espectrofotômetro da marca FEMTO®
modelo 700 plus, para a leitura de absorbância.
3.3 Preparo das soluções coagulantes
Foram testados dois tipos de tanino comercial (A e B). Foram utilizadas soluções a
10% (v/v). Segundo a empresa fornecedora do produto, essa diluição se faz necessária
devido à alta viscosidade e densidade do tanino comercial.
As sementes de Moringa oleifera Lam foram descascadas e trituradas no mesmo dia
de uso, para que não se perdessem as propriedades de coagulação. Foram testadas várias
concentrações de moringa até atingir a melhor solução para o tratamento do chorume. A
solução escolhida foi de 15% (m/v), sendo que a mesma foi mantida em agitação constante
(45 rpm) durante 30 minutos. Em seguida, filtrou-se a solução e utilizou-se somente o
filtrado para os testes.
A quitosana foi usada na forma em pó e a mesma foi pesada e adicionada
diretamente à amostra de chorume.

3.4 Ensaios de coagulação/floculação/sedimentação
Os experimentos de coagulação/floculação/sedimentação foram realizados em
equipamento jar test de seis provas, com regulador de rotação das hastes misturadoras, em
temperatura ambiente.
Os experimentos consistiram na adição de diferentes dosagens de coagulantes em
amostras de 500 mL de chorume, com pH previamente ajustado com soluções de NaOH ou
HCl.
A partir da adição do coagulante as amostras foram submetidas à mistura rápida e,
após, à mistura lenta. Em seguida, as amostras permaneceram em repouso para que
ocorresse o processo de sedimentação dos flocos produzidos nas etapas anteriores.
Após a coagulação/floculação/sedimentação, coletou-se o sobrenadante (cerca de
25 mL) e analisaram-se a DQO e a cor aparente.
Todos os ensaios foram realizados em réplica e os resultados foram lidos em
duplicata.
Os resultados foram analisados estatisticamente pelo método Kruscall-Wallis,
segundo o teste de Dunn, através da mediana e do desvio interquartílico. Para a análise
estatística, utilizou-se o software Bioestat 5.0. Trabalhou-se com uma probabilidade de erro
de 5% para avaliar a influência das variáveis na eficiência de remoção, determinando-se,
assim, o melhor coagulante bem como a respectiva concentração e faixa de pH ótimos.
A Tabela 1 apresenta as condições de estudo do tratamento empregando tanino.
Tabela 1: Configuração do tratamento à base de tanino
Parâmetro Valor
Faixa ótima de dosagem de coagulante (g/L) 1,44; 1,56; 1,68; 1,8 e 1,92
Faixa ótima de pH 5,0; 6,0; 7,0 e 8,0
Tempo de mistura rápida (120 rpm) 20 segundos
Tempo de mistura lenta (45 rpm) 20 minutos
Tempo de sedimentação 15 a 30 minutos
Na Tabela 2 podem ser observadas as condições de estudo empregando a Moringa
oleífera.

Tabela 2: Configuração do tratamento à base de Moringa oleifera
Parâmetro Valor
Faixa ótima de dosagem de coagulante (g/L) 9,0; 10,5 e 12,0
Faixa ótima de pH 6,0; 7,0 e 8,0
Tempo de mistura rápida (120 rpm) 20 segundos
As faixas testadas no tratamento com quitosana se encontram na Tabela 3.
Tabela 3: Configuração do tratamento à base de quitosana
Parâmetro Valor
Faixa ótima de dosagem de coagulante (g/L) 0,4; 0,8 e 1,2
Faixa ótima de pH 3,0; 4,0 e 5,0
Tempo de mistura rápida (120 rpm) 1 minuto
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Caracterização do lixiviado
Os valores de pH, cor aparente e DQO obtidos na caracterização das duas amostras
de lixiviado coletado estão apresentados nas Tabela 4. Vale destacar que as duas coletas
foram precedidas de precipitações pluviométricas, o que pode influenciar na caracterização
das amostras em função de uma provável diluição do chorume.
Tabela 4: Caracterização do lixiviado
Parâmetros Coleta 1 Coleta 2
pH 8,4 8,3
Cor aparente (mg PtCo.L
-1
) 1.300 2.665
DQO (mg O2.L
-1
) 1.073 1.677

O pH das amostras coletadas se situou em torno de 8,0. O valor de pH está dentro
da faixa encontrada por Bassani (2010), que varia de 5 a 9.
O valor médio de cor aparente foi de 1.300 mg de PtCo.L-1
na primeira coleta,
enquanto a média obtida na segunda coleta foi de 2.665 mg de PtCo.L-1
.
Verificou-se também que o valor médio da DQO do lixiviado bruto da primeira
coleta foi de 1.073 mg de O2.L-1
. A DQO do lixiviado da segunda coleta foi de 1.677 mg de
O2.L-1
. Segundo Tchobanoglous et al. (1993), a DQO de aterros novos (menos de dois anos)
varia de 3.000 a 60.000 mg de O2.L-1
, com valor típico de 18.000 mg de O2.L-1
. Para aterros
maduros (mais de dez anos) os valores variam de 100 a 500 mg de O2.L-1
. Observa-se que os
valores obtidos encontram-se numa faixa intermediária da apresentada na literatura.
Vale ressaltar que os ensaios de coagulação/floculação/sedimentação utilizando o
tanino comercial A e B foram realizados com o lixiviado da primeira coleta e que os ensaios
de coagulação/floculação/sedimentação utilizando a Moringa oleifera Lam e a quitosana
foram realizados com o lixiviado da segunda coleta, portanto diferentes resultados de
eficiência de remoção dos parâmetros estudados podem ser encontrados em função de
variações na caracterização inicial do lixiviado testado.
4.2 Tratamento do lixiviado
As Figuras 1 e 2 apresentam, respectivamente, a remoção de cor aparente e DQO
com tanino comercial A, de acordo com as diferentes dosagens de coagulante e faixas de pH.

Figura 1: Remoção de cor aparente com tanino comercial A
Figura 2: Remoção de DQO com tanino comercial A
Considerando os resultados de remoção de cor aparente e de DQO com o tanino
comercial A, pode-se dizer que a concentração de 1,56 g/L no pH 6,0 foi a que apresentou
melhor eficiência de remoção, sendo aproximadamente 95 e 41%, respectivamente.
As Figuras 3 e 4 apresentam, respectivamente, a remoção de cor aparente e DQO
com tanino comercial B.

Figura 3: Remoção de cor aparente com tanino comercial B
Considerando os resultados de remoção de cor aparente para o tanino comercial B,
pode-se verificar que a concentração de 1,68 g/L no pH 6,0 foi a que apresentou melhor
eficiência, sendo aproximadamente 95%. O resultado em 1,56 g/L, no mesmo pH 6,0, foi
próximo e com diferença estatística não significativa em relação à concentração de 1,68 g/L.
Assim, apesar da maior eficiência de remoção ter sido obtida com a concentração de 1,68
g/L, o teste em 1,56 g/L pode ser a melhor escolha para remoção de cor aparente, pois
demanda menor quantidade de coagulante.
Figura 4: Remoção de DQO com tanino comercial B

Para a remoção de DQO, o melhor resultado foi na concentração de 1,44 g/L de
coagulante em pH 5,0, aproximadamente 37%, sendo este um resultado parecido com
outros trabalhos encontrados na literatura. De acordo com Beltrán-Heredia et al. (2011), as
moléculas de tanino vegetal são formadas por estruturas polifenólicas complexas e solúveis
em água, capazes de neutralizar cargas negativas que recobrem a superfície de coloides
presentes em meio aquoso, tornando-as estáveis. Uma vez que os poluentes coloidais são
eletricamente neutralizados, as partículas tendem a unir-se formando flocos, processo
conhecido como floculação. Após atingir uma determinada massa os flocos são
sedimentados pela ação da gravidade.
As Figuras 5 e 6 apresentam, respectivamente, os resultados obtidos com o
tratamento do lixiviado a partir da solução de Moringa oleifera Lam 15%.
Figura 5: Remoção de cor aparente com Moringa oleifera Lam
Observando-se os resultados estatísticos obtidos na análise de remoção de cor,
verifica-se que não ocorreram diferenças estatísticas em nível de 5% de significância para
qualquer uma das condições estudadas. Os melhores resultados de eficiência de remoção de
cor foram de, aproximadamente, 85%. Pode-se dizer que a concentração de 9,0 g/L de
Moringa oleifera Lam no pH 8,0 é a melhor opção para remoção de cor aparente, porque
requer menor quantidade de coagulante e não é necessário o ajuste de pH.
Vaz et al. (2010) obtiveram máxima remoção de 90,3% de cor aparente no
tratamento de efluente de galvanoplastia utilizando sementes de Moringa oleífera Lam na

concentração de 200 ppm e tempo de sedimentação de 20 min. Segundo Vaz et al. (2010), o
agente coagulante e floculante encontrado na Moringa oleifera Lam é uma proteína
catiônica que, quando colocada em meio básico, se ioniza formando entidades hidrolisadas
que provocam a desestabilização das partículas do material que está disperso nela e
consequentemente o desequilíbrio eletrocinético da solução. À medida que vão se
aproximando, as partículas se atraem mutuamente dando início ao processo de coagulação
com a formação de flocos, o que contribui diretamente para a remoção das partículas
orgânicas presentes no efluente após a sedimentação, resultando na diminuição da cor
aparente.
Figura 6: Remoção de DQO com Moringa oleifera Lam
Os resultados obtidos na remoção de DQO não foram analisados estatisticamente
em razão de os testes apresentarem um aumento de matéria orgânica em relação à
concentração inicial, como se pôde observar na Figura 6. Assim, o tratamento foi prejudicial
ao chorume, uma vez que a carga orgânica aumentou provavelmente em função da solução
de Moringa ser orgânica. Pode-se observar que o potencial de aumento de DQO está
diretamente relacionado ao aumento das concentrações de coagulante. Quanto ao pH, os
maiores aumentos ocorreram no pH 7,0, seguidos por 8,0 e 6,0.
Bassani (2010) encontrou situação semelhante em seus estudos e relata que este
problema pode estar relacionado com as características do lixiviado submetido ao

tratamento, uma vez que a presença de compostos orgânicos, como cloretos, pode interferir
nas análises posteriores. Entretanto, Bhatia et al. (2006) afirmam que as sementes de
Moringa oleifera, após a extração de óleo, têm o potencial para se tornar uma alternativa
inovadora no tratamento de efluentes industriais quando combinadas com polímeros
solúveis em água, compostos de sulfato de amônia e ácidos inorgânicos, pois formam
partículas floculadas com massa e volume suficientes para decantarem.
As remoções de cor aparente e DQO com o coagulante quitosana estão
apresentadas nas Figuras 7 e 8, respectivamente.
Figura 7: Remoção de cor aparente com quitosana
Considerando os resultados de remoção de cor aparente para a quitosana, percebe-
se que a concentração de 1,2 g/L no pH 5,0 foi a que apresentou melhor eficiência, sendo de
aproximadamente 77%. O resultado em 0,8 g/L no mesmo pH foi próximo, além da diferença
estatística não ser significativa em relação à concentração de 1,2 g/L. Assim, apesar da maior
eficiência de remoção ter sido obtida com a concentração de 1,2 g/L de quitosana, o teste
em 0,8 g/L pode ser a melhor escolha para remoção de cor aparente, pois demanda menor
quantidade de coagulante. Segundo Patel e Vashi (2012), a dosagem ideal de coagulante
depende, sobretudo, da espécie de coagulante e dos contaminantes orgânicos e inorgânicos
presentes na solução, pois o excesso ou a escassez prejudicam o processo físico-químico.

Figura 8: Remoção de DQO com quitosana
Para a remoção de DQO o melhor resultado foi na concentração de 0,4 g/L de
coagulante em pH 4,0, sendo de aproximadamente 41% de remoção. Patel e Vashi (2012)
relatam que durante o processo de coagulação, o fator pH afeta a superfície de carga dos
coagulantes e a estabilização da suspensão. Patel e Vashi (2010) verificaram em seus estudos
sobre remoção de contaminantes orgânicos de efluentes industriais que a quitosana tem
maior eficiência no processo de coagulação em condições ácidas, em particular, no pH 4,0.
No caso da quitosana, os grupos amino são protonados em solução ácida, onde as moléculas
carregadas positivamente agem como um polieletrólito catiônico. Uma vez que os
contaminantes orgânicos são carregados negativamente por indução, as moléculas de
quitosana formam ligações iônicas, o que permite a neutralização das cargas dos
contaminantes e a consequente aglomeração das mesmas.
5 CONSIDERAÇÕES FINAIS
Após a realização do presente estudo, pode-se dizer que a caracterização inicial do
lixiviado indicou que o mesmo é alcalino, de cor não muito intensa e com características de
aterro velho (baixa DQO e pH acima de 8,0).

Em relação aos tratamentos estudados, os resultados de remoção de cor aparente e
de DQO apresentaram as melhores eficiências com o tanino comercial A na concentração de
1,56 g/L em pH 6,0.
O tanino comercial B apresentou melhor eficiência de remoção de cor na
concentração de 1,68 g/L em pH 6,0, porém o resultado em 1,56 g/L no mesmo pH 6,0 foi
próximo e sem diferença estatística significativa. Para a remoção de DQO o melhor resultado
foi na concentração de 1,44 g/L de coagulante em pH 5,0.
A melhor remoção de cor aparente com a quitosana ocorreu na concentração de
1,2 g/L e no pH 5,0, porém o resultado em 0,8 g/L no mesmo pH 5,0 foi próximo e sem
diferença estatística significativa. Assim, o teste em 0,8 g/L pode ser a melhor escolha para
remoção de cor aparente. Para a remoção de DQO o melhor resultado foi na concentração
de 0,4 g/L de coagulante em pH 4,0.
A melhor remoção de cor aparente utilizando a Moringa foi na concentração de
10,5 g/L no pH 8,0, sendo de aproximadamente 85%. A Moringa não apresentou eficiência
de remoção do parâmetro DQO.
Por fim, pode-se concluir que ambos os taninos apresentaram resultados próximos
de remoção de DQO e cor aparente, onde poderiam ser empregados no tratamento de
coagulação/floculação/sedimentação do chorume numa escala maior, pois estes se
sobressaíram em relação aos outros agentes coagulantes. Contudo, tratamentos adicionais
seriam requeridos para obtenção de maiores remoções da DQO.
REFERÊNCIAS
ALTAHER, H. The use of chitosan as a coagulant in the pre-treatment of turbid sea water.
Journal of Hazardous Materials, v. 233-234, p. 97-102, 2012.
APHA – American Public Health Association. Standard methods for the examination of
water and wastewater. 19 th ed. Washington, D.C., 1995.
BASSANI, F. Monitoramento do lixiviado do aterro controlado de Maringá, Paraná, e
avaliação da tratabilidade com coagulantes naturais, radiação ultravioleta (UV) e ozônio.
Maringá: UEM, 2010. 112 p. Tese (Doutorado) – Programa de Pós-Graduação em Engenharia
Química, Universidade Estadual de Maringá, Maringá, 2010.

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